Comportement à long terme, caractérisation opérationnelle et évaluation environnementale des contaminants organiques des sédiments de dragage

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opérationnelle et évaluation environnementale des

contaminants organiques des sédiments de dragage

Benoit Charrasse

To cite this version:

Benoit Charrasse. Comportement à long terme, caractérisation opérationnelle et évaluation environ-nementale des contaminants organiques des sédiments de dragage. Chimie analytique. Université d’Aix-Marseille, 2013. Français. �tel-00948250�

UNIVERSITÉ d’AIX-MARSEILLE

Comportement à long terme, caractérisation opérationnelle et

évaluation environnementale des contaminants organiques des

sédiments de dragage

THÈSE

Présentée et soutenue par

Benoit Charrasse

Pour obtenir le grade de Docteur en Science de l’Université d’Aix-Marseille

Discipline : Science de l’Environnement

Le 16 décembre 2013 devant la commission d’examen

Rapporteurs :

M. Pierre Benoit

Chercheur INRA – Versailles Grignon

M. Arno Heeren de Oliveira Professeur - Université Federal de Minas

Gerais (Brésil)

Examinateur :

Mme. Céline Tixier

Chercheur Ifremer - Nantes

Directeur de thèse :

M. Pierre Doumenq

Professeur - Université Aix-Marseille

Ce travail de recherche de trois ans a été mené entre l’INERIS dans l’unité de COSM (Comportement des contaminants dans les Sols et les Matériaux) et le LCE dans l’équipe MPO à Aix-en-Provence. Il a été réalisé dans le cadre de l’École Doctorale Sciences de l’Environnement (ED251/EDSE) de l’université d’Aix-Marseille. Cette thèse a été conduite sous la direction du Professeur Pierre Doumenq de l’université d’Aix-Marseille et de Pierre Hennebert, Ingénieur d’études et de recherche à l’INERIS. Ce travail a bénéficié du support financier du Conseil Régional de Provence-Alpes Côtes d’Azur (PACA), de l’Agence de l’eau Rhône-Méditerranée et Corse et de l’INERIS.

Je tiens à remercier tous ceux qui m’ont permis et/ou conduit à réaliser ce travail passionnant et enrichissant d’un point de vue scientifique et personnel.

Tout d’abord, je tiens à remercier très fortement Céline Tixier sans qui tout ce travail n’aurait pu être fait. Je tiens à la remercier parce qu’elle a toujours été disponible pour me conseiller et répondre à mes interrogations. Un très grand merci pour son professionnalisme exemplaire et pour sa gentillesse et son soutien.

Un grand merci à Pierre Doumenq et Pierre Hennebert pour m’avoir permis de réaliser cette thèse et pour avoir eu confiance en mon travail.

Je remercie également Benoit Hazebrouck et Roger Revalor (responsables d’unité et délégué régional) pour m’avoir accordé leur confiance et accueilli dans l’unité COSM de l’INERIS.

Merci à Gilbert Mille et Marie Maillet, jeunes et beaux retraités pour leur soutien et leur sourire.

Je remercie Laure Malleret pour ses heures de discussion dans la voiture, lorsque nous étions coincés dans les embouteillages, pour son soutien et pour sa gentillesse.

Mes remerciements s’adressent également à Laurence Asia et Stéphanie Lebarillier de l’équipe MPO qui m’ont formé à l’analyse des contaminants organiques, à Pauline Molina de l’INERIS qui m’a aidé dans la préparation des échantillons et la réalisation d’essais, à Karine Moisan de l’IFREMER (unité RBE-BE-LBCO) qui m’a initié à l’utilisation des échantillonneurs passifs, à Arnaud Papin de l’INERIS (unité CARA) pour m’avoir permis de réaliser quelques analyses spécifiques. Je les remercie pour le savoir qu’ils m’ont transmis, leur disponibilité, leur soutien et pour leur accueil chaleureux.

Wah-Chung de l’université d’Aix-Marseille (unité LCE) pour m’avoir accordé de leur temps et pour leurs contributions précieuses.

Les résultats obtenus ici sont aussi le travail de plusieurs stagiaires à qui j’adresse ma reconnaissance : François Vangioni et Mélissa Montgaillard. Je remercie aussi également tous les doctorants du laboratoire MPO : Fehmi, Fred, Dedel, Moussa, Ralik et Yudhis.

J’adresse également un grand merci à Marie Spiandore et Agnès Crespy pour leur temps passé à la relecture du document, mais également parce que ce sont deux personnes formidables.

Merci à Romain Achard, jeune docteur de l’INERIS, pour son soutien.

Je remercie bien sûr Max Bresson et Jean-François Barbion pour leur aide, mais également pour leur bonne humeur.

Merci à mon Bibi qui a su me supporter, m’encourager pendant ces trois années de thèse, merci à mes colocataires et à mes amis pour leur amitié.

Pour finir j’aimerais remercier mes parents pour leur soutien moral et financier tout au long de mes études. Je remercie également tous ceux que j’aime.

Pardon à tous ceux que j’ai oubliés ou que je n’ai pas cités…

“Tout ce qui est simple est

faux, tout ce qui est

compliqué est inutile”

Chapitre I – Etude bibliographique

Introduction

10

1. La problématique des sédiments de dragage

11

1.1.

Principales contaminations présentes dans les sédiments

11

1.2.

Cadre réglementaire nationale et internationale pour le dragage

15

1.3.

Quantité de sédiments dragués en France

18

1.4.

Statut des sédiments dragués

19

1.5.

Principale filière de gestion à terre

23

1.6.

Positionnement de l’étude par rapport à l’ensemble d’un projet de dragage

25

2. Devenir des contaminants organiques hydrophobes dans les sédiments

28

2.1.

Processus de sorption des contaminants organiques dans les sédiments

28

2.2.

Processus de dégradation des composés étudiés

66

3. Importance de la composition des sédiments et des mécanismes de sorption

pour une gestion plus fine des sédiments dragués

76

3.1.

Préambule

76

3.2.

Enjeux pour la gestion à terre des sédiments contaminés

78

4. Objectifs scientifiques et structure du document

86

Chapitre II – Les sédiments étudiés et leurs caractéristiques

Introduction

92

1. Origines des sédiments étudiés

93

2. Préparation des sédiments

96

3. Caractéristiques physico-chimiques des sédiments

97

3.1.

pH

97

3.2.

Granulométrie

97

3.3.

Caractérisation de la matière organique

99

3.4.

Caractérisation des phases minérales

101

3.5.

Bilan de la contamination des sédiments étudiés

102

Conclusion

118

Chapitre III – Simulation de vieillissement en laboratoire et suivi des teneurs en

contaminants au cours du temps

Introduction

122

1. Etude bibliographique sur le vieillissement des sédiments

123

2. Protocole expérimental mis en œuvre

126

2.1.

Définition des régimes hydriques

126

2.2.

Dispositif expérimental

126

2.3.

Contrôle de la teneur massique en eau dans les dispositifs de vieillissement

130

2.4.

Synthèse

130

3. Evolution des teneurs en composés selon les conditions de stockage des

Conclusion

152

Chapitre IV– Détermination des fractions labiles et récalcitrantes pour les

sédiments étudiés

Introduction

157

1. Fractions accessibles et récalcitrantes

158

1.1.

Mécanismes et modèles de désorption

158

1.2.

Facteurs influençant la désorption

160

1.3.

Comment mesurer les cinétiques de désorption des COH

162

2. Stratégie de l’étude

166

3. Détermination des fractions accessibles et récalcitrantes

167

3.1.

Méthode expérimentale

167

3.2.

Résultats

169

Conclusion

200

Chapitre V– Détermination des coefficients de partage des hydrocarbures

aromatiques polycycliques (HAP) et des polychlorobiphényles (PCB) pour les

sédiments étudiés

Introduction

206

1. Les échantillonneurs passifs

208

1.1.

Introduction

208

1.2.

Principes des échantillonneurs passifs

210

1.3.

Détermination des concentrations en COH dans les eaux interstitielles par

échantillonnage passif

212

2. Stratégie de l’étude

220

3. Détermination expérimentale du K

basée sur l’utilisation des membranes LDPE

221

3.1.

Méthodes expérimentales

221

3.2.

Résultats et discussion

227

3.3.

Exemple d’utilisation des K

pour la valorisation des sédiments contaminés

pour un scénario de stockage à terre

292

Conclusion

297

Chapitre VI– Détermination de l’émission des contaminants organiques pour les

sédiments étudiés

Introduction

303

1. Emission et transport des COH

307

1.1.

Conformation physique de la MOD et des complexes MOD-COH

307

1.2.

Facteurs influençant l’émission de MOD

313

1.3.

Etude de l’émission et du transfert pour l’étude du risque

316

1.4.

Méthodes d’étude de l’émission pour divers matériaux

317

2. Stratégie de l’étude

320

3.3.

Résultats et discussion

324

4. Mise en évidence d’un transport colloïdal par des essais de lixiviation

348

4.1.

Protocole expérimental

348

4.2.

Résultats et discussion

349

4.3.

Synthèse sur l’effet du pH

357

5. Utilisation des valeurs de percolation pour la valorisation des sédiments en stockage

à terre

358

5.1.

Principe

358

5.2.

Configuration du scénario

360

5.3.

Simulations et résultats

362

Conclusion

365

Conclusion générale

368

Références

376

Annexes

413

Chapitre I – Etude bibliographique

Figure 1-1 : Utilisation des sédiments dragués selon différents scénarii d’après Holm (2013). 24 Figure 1-2 : Différentes étapes de la gestion des sédiments contaminés d’après Holm (2013). 25 Figure 1-3 : Modèle conceptuel des domaines de sorption des géosorbants. Les lettres dans les cercles

représentent les mécanismes de sorption décrits dans le Tableau 1-6. Les domaines de sorption des géosorbants comprennent des sorbants de type : matière organique, résidu de combustion comme la suie, NAPL et argiles et oxydes d’après Luthy et al. (1997). 35 Figure 1-4 : Modèle d’association organo-minérale : complexe argilo-humique dans les sols d’après

Paul et Clark (1989). 38

Figure 1-5 : Schéma illustrant l’évolution des caractéristiques de la MO au cours de son altération

d’après Hammes et al. (2007). 40

Figure 1-6 : Influence des trous (« hole ») sur la sorption et la désorption des COH. La présence d’une matière organique gonflante (vitreuse) est potentiellement responsable des hystérésis observées.

Schéma inspiré et redessiné d’après Pan et al. (2008). 47

Figure 1-7 : Voie métabolique haute dans la dégradation aérobie du naphtalène d’après Bertrand et al.

(2012). 70

Figure 1-8 : Séquences d’altération des hydrocarbures pétroliers d’après Bertrand et al. (2012). 75 Figure 1-9 : Concentration dans l’eau interstitielle actuellement disponible et fractions potentiellement

disponibles en relation avec les méthodes analytiques employées. La taille des rectangles ne représente pas de façon réaliste le pourcentage des fractions dans un sédiment contaminé d’après

Brand et al. (2012). 77

Figure 1-10 : Courbes théoriques pour trois classes de contaminants dans les sols et sédiments d’après

Stokes et al. (2006). 82

Figure 1-11 : Evolution des fractions des contaminants organiques dans le temps pour une matrice

sédimentaire d’après Semple et al. (2003). 83

Chapitre II – Les sédiments étudiés et leurs caractéristiques

Figure 2-1 : Localisation des sédiments étudiés 95

Figure 2-2 : Tamisage et homogénéisation des sédiments 96

Figure 2-3 : Répartition granulométrique des cinq sédiments selon cinq fractions (Argiles, limons fins,

limons grossiers, sables fins, sables grossiers). 98

Figure 2-4 : Profil des concentrations en 15 HAP (somme de la concentration en benzo[b]fluoranthène

et en benzo[k]fluoranthène) dans les cinq sédiments étudiés. 104

Figure 2-5 : Distribution des HAP (% de la somme des 16 HAP) dans les sédiments en fonction du

nombre de cycles aromatiques. 105

Figure 2-6 : Graphique représentant (A) l’anthracène/Σ178 (An/Σ178), (B) le benz[a]anthracène/Σ228 (BaAN/Σ228) et (C) l’Indeno[1,2,3,c,d]pyrène/(Indeno[1,2,3,c,d]pyrène + Benzo[ghi]perylène) (Ipy/(Ipy + Bpèr) en fonction du ratio fluoranthène/(fluoranthène + pyrène) (Fl/Σ202). 108 Figure 2-7 : Profil des concentrations en 7 PCB indicateurs dans les cinq sédiments étudiés 110 Figure 2-8 : Distribution des PCB (% de la somme des PCB identifiés) dans les sédiments en fonction

du nombre de chlores (de 3 à 4 et de 5 à 7 chlores). 112

Figure 2-9 : Représentation des différentes fractions >C10-C16, >C16-C22, >C22-C28, >C28-C34 et >C34

-C40 sur le total de contamination en hydrocarbure (C10-C40). 113

Figure 2-10 : Fractionnement de la matière organique extractible pour les cinq sédiments étudiés. 114

Figure 2-11 : Chromatogramme de fraction F1 du sédiment de Lens. 115

Figure 3-1 : Photographie des sédiments en condition saturée, mise en pot en verre de 4 L (A) et du

lieu de stockage (B). 127

Figure 2-2 : Dispositif utilisé pour la mesure de la capacité de rétention des sédiments étudiés. 128 Figure 3-3 : Photographie du dispositif expérimental de vieillissement mis en place pour les sédiments

soumis au régime hydrique entre 40 et 60% de la CR. 130

Figure 3-4 : Suivi de la teneur en eau (%) dans les sédiments de Marseille, Lens et Evry durant l’essai

de vieillissement en condition aérobie. 132

Figure 3-5 : Evolution du pH des cinq sédiments en fonction de la durée de l’essai en condition

oxydante. 133

Figure 3-6 : Evolution du eH des cinq sédiments en fonction de la durée de l’essai en condition

oxydante. 134

Figure 3-7 : Evolution de la conductivité des cinq sédiments en fonction de la durée de l’essai en

condition oxydante. 135

Figure 3-8 : Evolution des concentrations en HAP pour les sédiments de Marseille, Lens et Evry vieillis en condition oxydante au temps t=0, 30, 90, 180, 360 et 540 jours. 137 Figure 3-9 : Comparaison des concentrations en quelques HAP (pyrène, phénanthrène,

benz[a]anthracène, benzo[a]pyrène, benzo[g,h,i]perylène) observés dans le temps (essais de vieillissement en condition aérobie) aux valeurs modélisées selon la prise en compte d’une valeur de T1/2 minimum et maximum. La zone en vert représente le domaine de dégradabilité des

composés. Les lignes en pointillés modélisent l’évolution des concentrations en HAP selon les

valeurs minimales et maximales de T1/2. 141

Figure 3-10 : Evolution des concentrations en PCB et des écarts types associés pour les sédiments de Marseille, Lens et Evry vieillis en condition oxydante au temps t=0, 30, 90, 180, 360 et 540 jours.

143 Figure 3-11 : Comparaison des concentrations en PCB 118 obtenus par les essais de vieillissement en

condition oxique, en fonction du temps. La ligne en pointillés modélise une biodégradation selon

l’équation 3-2 pour une valeur de T1/2 fixe (2190 jours). 145

Figure 3-12 : Evolution des concentrations en HCT pour les cinq sédiments vieillis en condition oxydante au temps t=0, 30, 90, 180, 360 et 540 jours. Moyennes réalisées sur triplicat avec

écarts-types. 146

Figure 3-13 : Représentation des WI des cinq sédiments étudiés sur l’échelle de maturation des HCT

d’après Wang et al. (1995). 150

Figure 3-14 : Positionnement des sédiments étudiés (cadre rouge) selon l’évolution des fractions des contaminants organiques dans le temps pour une matrice sédimentaire d’après Semple et al.

(2003). 153

Chapitre IV– Détermination des fractions labiles et récalcitrantes pour les sédiments

étudiés

Figure 4-1 : Molécule de cyclodextrine (www.macherey-nagel.com) 165

Figure 4-2 : Dispositif de récupération du Tenax TA pour les essais de désorption. 168 Figure 4-3 : Pourcentage de HAP extrait par le Tenax TA des sédiments de Marseille ( ), de

Dunkerque ( ), de Lens ( ), de NB ( ) et d’Evry ( ) pour 1464 heures d’expérimentation. 171 Figure 4-4 : Quantité extraite de HAP en fonction de la durée de l’expérimentation pour le sédiment de

NB. Figure A pour les HAP avec un log Kow < 4,6 et Figure B pour les HAP avec un log Kow >

4,6. 172

Figure 4-5 : Teneurs cumulées en HAP (A) et en PCB (B) désorbées des sédiments de Marseille ( ), de Dunkerque ( ), de Lens ( ), de NB ( ) et d’Evry ( ) par des extractions au Tenax TA. 173 Figure 4-6 : Modélisation des cinétiques de désorption par du Tenax TA pour quelques HAP et PCB

Figure 4-7 : Représentation des constantes de désorption (log ke) pour le compartiment rapidement

désorbables en fonction du log Kow pour les sédiments de Marseille ( ), de Dunkerque ( ), de

Lens ( ), de NB ( ) et d’Evry ( ). Le graphique A présente les résultats pour les HAP et le

graphique B pour les PCB 177

Figure 4-8 : Distribution de quelques HAP sur les fractions rapidement ( ), lentement ( ) et très lentement ( )désorbées pour les cinq sédiments étudiés. Avec Naph pour le naphtalène, F pour le fluorène, An pour l’anthracène et BaAN pour le benzo[a]anthracène. 181 Figure 4-9 : Distribution de quelques PCB sur les fractions rapidement ( ),lentement ( ) et très

lentement ( )désorbées pour les cinq sédiments étudiés. 181

Figure 4-10 : Comparaison des teneurs cumulées en HAP (A) et en PCB (B) désorbées entre les sédiments frais et maturés (Marseille, Evry et Lens) par des extractions au Tenax TA. 185 Figure 4-11 : Comparaison des distributions des fractions rapidement ( -frais, -vieillis), lentement (

-frais, -vieillis) et très lentement ( -frais, -vieillis) désorbées entre les sédiments frais et

vieillis pour quelques HAP. 189

Figure 4-12 : Comparaison des distributions des fractions rapidement ( -frais, -vieillis), lentement ( -frais, -vieillis) et très lentement ( -frais, -vieillis) désorbées entre les sédiments frais et

vieillis pour les 7 PCB indicateurs. 190

Figure 4-13 : Posittionnement des sédiments par connaissance des fractions émissibles et récalcitrantes selon le schéma conceptuel de l’évolution des contaminants hydrophobes dans les sédiments

d’après Stokes et al. (2006). 201

Figure 4-14 : Etude technico-économique simplifiée pour des sédiments dragués en considérant deux cas ; cas n°1- mise en dépôt dans un CSDD ; cas n°2 – valorisation des sédiments après leur

caractérisation par des méthodes analytiques. 202

Chapitre V– Détermination des coefficients de partage des hydrocarbures aromatiques

polycycliques (HAP) et des polychlorobiphényles (PCB) pour les sédiments étudiés

Figure 5-1 : Principaux milieux d’application des échantillonneurs passifs utilisés pour la mesure de la qualité de différents compartiments de l’environnement entre 1999 et mi-2009 d’après Zabiegała

et al. (2010). 209

Figure 5-2 : Gamme d’utilisation de plusieurs échantillonneurs passifs en fonction du log Kow d’après

Vrana et al. (2005). LDPE : Low Density Polyethylene, SPMD : Semi Permeable Membrane

Device, SPME : Solid-Phase Micro-Extraction, PDB : Passive Diffusion Bag Samplers, MESCO : Membrane Enclosed Sorptive Coating Sampler, PISCES : Passive In Situ Concentration Extraction Sampler, POCIS : Polar Organic Compounds Integrative Sampler, TRIMPS : TRIMethylpentane solvent passive Sampler, TLC : Thin Layer Chromatography, TWA : Time

Weigted Average. 209

Figure 5-3 : Diffusion dans les différents compartiments d’un échantillonneur passif. 210 Figure 5-4 : L’échantillonnage passif s’opère selon deux régimes ; cinétique et à l’équilibre d’après

Booij et Smedes (2007). 211

Figure 5-5 : Photographie d’un échantillonneur passif de type SPMD 214

Figure 5-6 : Représentation des composés natifs ( ) et des PRC utilisés ( ) pour les HAP et les PCB

selon le log Kow des composés. 222

Figure 5-7 : Agitateur rotatif utilisé dans les essais d’accumulation des contaminants sur les

membranes LDPE. 224

Figure 5-8 : Box plot des rendements obtenus pour les étalons de rendement pour les HAP. 228 Figure 5-9 : Box plot des rendements des étalons de rendement pour les PCB. 228 Figure 5-10 – Cinétiques d’accumulation de quelques HAP sur LDPE pour le sédiment de NB.

Naphtalène (Naph - log Kow= 3,37), Acénaphtylène (ACNY - log Kow= 4,07), Acénaphtène

(ACN-log Kow= 3,92), Fluorène (F-log Kow= 4,18), Phénanthrène (Ph- log Kow= 4,46),

Anthracène (An- log Kow= 4,54), Fluoranthène (Fl- log Kow= 5,22), Pyrène (Py- log Kow= 5,18),

Chrysène (Chr- log Kow= 5,91), Benz[a]anthracène (BaAn- log Kow= 5,61). 230 0 10 20 30 40 50 60 70

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)

Evry

(log Kow=6,11), PCB 70 (log Kow=6,20), PCB 87 (log Kow=6,29), PCB 95 (log Kow=6,13), PCB

101 (log Kow=6,35), PCB 118 (log Kow=6,74). 231

Figure 5-12 : Modélisation de l’accumulation de 4 HAP dans les membranes pour le sédiment de Lens selon l’équation 5-14 par le logiciel SigmaPlot® ( chrysène,  pyrène,  phénanthrène,  dibenz[a,h]anthracène). Les coefficients de corrélation respectifs sont 0,975 ; 0,965 ; 0,978 et

0,981. 232

Figure 5-13 : Constante d’échange (log ke) en fonction du log Kow pour les cinq sédiments pour les

HAP (), les PRC-HAP (), les PCB () et les PRC-PCB (). 233

Figure 5-14 : Log ke des PRC-HAP dans les membranes LDPE pour les sédiments d’ Evry (),de

Dunkerque (), de Lens (), de Marseille () et de NB (). 234

Figure 5-15 : Log ke des PRC-PCB dans les membranes LDPE pour les sédiments d’ Evry (),de

Dunkerque (), de Lens (), de Marseille () et de NB (). 235

Figure 5-16 : Facteurs de distribution (DF) obtenus pour les PRC-HAP () et pour les PRC-PCB () en f)onction du log Kow pour le sédiment de Lens. Les lignes horizontales présentent les DF fixes

de 0,1 et 0,3, limite pour les HAP et les PCB, respectivement. 237

Figure 5-17 : Empreinte des concentrations en HAP dans l’eau interstitielle et dans les sédiments. Les barres verticales en gris clair et en gris foncé représentent, respectivement, les concentrations sur

solide et sur liquide. 241

Figure 5-18 : Empreinte des concentrations en PCB dans l’eau interstitielle et dans les sédiments. Les barres verticales en gris clair et en gris foncé représentent, respectivement, les concentrations sur

solide et sur liquide. 242

Figure 5-19 : Coefficients de partage de 11 HAP obtenus pour les cinq sédiments étudiés. 243 Figure 5-20 : Coefficients de partage de 15 PCB obtenus pour les 5 sédiments étudiés. 244 Figure 5-21 : Comparaison des valeurs expérimentales des KCOT avec des valeurs de la littérature pour

les HAP. Les points en gris foncé représentent une moyenne des KCOT et les barres d’erreur

correspondent à l’écart-type (n= 5 sédiments). Les ronds en gris clair correspondent aux

moyennes des KCOT retrouvés dans la littérature : McGroddy et Farrington (1995), Maruya et al.

(1996), Jonker et Smedes (2000), Jonker et Koelmans (2001), Khim et al. (2001), Booij et al. (2003a), Lohmann et al. (2005), Hawthorne et al. (2006), Khalil et al. (2006), Lu et al. (2006), Oen et al. (2006a) et Arp et al. (2009. Les lignes en pointillés représentent les valeurs minimales

et maximales de la littérature. 245

Figure 5-22 : Comparaison des valeurs expérimentales des KCOT avec des valeurs de la littérature pour

les PCB. Les points en gris foncé représentent une moyenne des KCOT et les barres d’erreur

correspondent à l’écart-type. Les ronds en gris clair correspondent aux moyennes des KCOT

retrouvés dans la littérature : Jonker et Smedes (2000), Jonker et Koelmans (2001), Booij et al. (2003a) et Cornelissen et al. (2008a). Les lignes en pointillés représentent les valeurs minimales

et maximales de la littérature. 245

Figure 5-23 : Représentation des valeurs de log Kd pour les HAP (▲) et les PCB (■) selon les valeurs

de log Kow des composés cibles pour chaque sédiment étudié. 246

Figure 5-24 : Représentation de log Kd en fonction du degré de chloration des PCB pour le sédiment

de Marseille. Les chiffres indiqués en indice correspondent au nombre d’atomes de chlores en

position ortho. 249

Figure 5-25 : ACP réalisées sur les Kd obtenus pour les HAP et les PCB en considérant la fraction de

carbone organique, les fractions d’acides humiques (dont l’humine, les acides fulviques, neutres, hydrophiles et humiques), la fraction de Black carbon, la quantité en contaminants totaux en

HAP, PCB, HCT, et la granulométrie des différents sédiments. 251

Figure 5-26 : Variation du log Kd en fonction du log Kow pour le sédiment de Lens. Les points

correspondent aux valeurs expérimentales et la droite en pointillés correspond aux valeurs

calculées selon le modèle de Karickhoff et al. (1979). 254

Figure 5-27 : Représentations des Kd modélisés en fonction des Kd expérimentaux déterminés pour les

Figure 5-28 : Représentations des Kd modélisés (HAP) en fonction des Kd expérimentaux déterminés

pour les cinq sédiments selon les méthodes 4 et 9. 262

Figure 5-29 : Représentations des Kd modélisés en fonction des Kd expérimentaux déterminés pour les

PCB. La ligne en continu est la ligne 1:1. La ligne à l’extérieur correspond à l’intervalle de confiance convenable pour un facteur 30 (≈ 1,5 de magnitude), la ligne intermédiaire correspond à l’intervalle de confiance convenable pour un facteur 10 (1 de magnitude). 265 Figure 5-30 : Représentations des Kd modélisés en fonction des Kd expérimentaux déterminés pour les

PCB pour les cinq sédiments selon les méthodes 21 et 22. Le modèle utilisé est un modèle triphasique considérant la MOA, le BC et l’Oil comme phases de sorption. 267 Figure 5-31 : Représentations des Kd modélisés (modèles empiriques) en fonction des KCOT

expérimentaux déterminés pour les HAP. La ligne en continu est la ligne 1:1. La ligne à l’extérieur correspond à l’intervalle de confiance convenable pour un facteur 30 (≈ 1,5 de magnitude), la ligne intermédiaire correspond à l’intervalle de confiance convenable pour un

facteur 10 (1 de magnitude). 270

Figure 5-32 : Représentations des Kd modélisés (modèles empiriques) en fonction des Kd

expérimentaux déterminés pour les PCB. La ligne en continu est la ligne 1:1. La ligne à l’extérieur correspond à l’intervalle de confiance convenable pour un facteur 30 (≈ 1,5 de magnitude), la ligne intermédiaire correspond à l’intervalle de confiance convenable pour un

facteur 10 (1 de magnitude). 272

Figure 5-33 : Régressions Log KBC-Log KOW et Log KOil-Log KOW obtenus à partir des ANOVA pour

les HAP en comparaison avec les régressions de la littérature (cf. Tableau 5-7). 275 Figure 5-34 : Régressions Log KBC-Log KOW et Log KOil-Log KOW obtenus à partir des ANOVA pour

les PCB en comparaison avec les régressions de la littérature (cf. Tableau 5-7). 277 Figure 5-35 : Distribution des HAP et des PCB sur les différentes phases de sorbant : la MO Amorphe ( ), les hydrocarbures vieillis ( ) et le BC ( ) pour le sédiment de Marseille. 279 Figure 5-36 : Comparaisons des constantes d’échanges entre les essais réalisés sur les sédiments frais

(évidé) et les sédiments maturés (noir) pour la détermination des coefficients de partage. Les Figures à gauche présentent les résultats pour les HAP et à droite pour les PCB. 281 Figure 5-37 : Comparaison des Log Kd entre les sédiments frais (vert) et les sédiments maturés (gris)

pour les HAP (sédiment de Marseille). Une différence significative entre les Log Kd est désignée

par le symbole * (α =0,05). 285

Figure 5-38 : Comparaison des Log Kd entre les sédiments frais (vert) et les sédiments maturés (gris)

pour les PCB (sédiment de Marseille). Une différence significative entre les Log Kd est désignée

par le symbole *(α =0,05).. 285

Figure 5-39 : Ratios entre les Log Kd des sédiments maturés et frais pour les HAP (A) et les PCB (B)

en fonction du Log Kow. 286

Figure 5-40 : Evolution des Ceau en HAP (A) et en PCB (B) entre les sédiments frais et maturés pour le

sédiment de Marseille. 287

Figure 5-41 : Schéma conceptuel d’un scénario de stockage de sédiments dragués contaminés à proximité d’un cours d’eau pour une évaluation des risques écologiques. 295

Chapitre VI– Détermination de l’émission des contaminants organiques pour les

sédiments étudiés

Figure 6-1 : Distributions des tailles des différents types de colloïdes et particules présents dans

l’environnement d’après Lead et Wilkinson (2007). 304

Figure 6-2 : Représentation schématique des possibles conformations de la MOD selon différents pH

d’après Pan et al. (2007). 311

Figure 6-3 : Log KDOC selon le Log Kow pour les HAP et les PCB selon la littérature. Avec (1)

Burkhard, (2000), (2) Poerschmann et Kopinke (2001), (3) Ter Laak et al. (2005), (4) Krop et al.

Figure 6-5 : Illustration théorique des différents cas de figures obtenus par colonne de percolation. Cas n° 1 (relation linéaire) : contrôle par la solubilité, cas n°2 (relation décroissante): contrôle par la

disponibilité. 322

Figure 6-6 : Essais de percolation réalisée dans le laboratoire ARDEVIE. 323 Figure 6-7 : Concentration en fluorène et en pyrène dans les percolats pour les cinq sédiments étudiés.

325 Figure 6-8 : Evolution des concentrations en 5 HAP dans les percolats en fonction des rapports L/S

pour le sédiment de NB et de Lens. 326

Figure 6-9 : Emission en quelques HAP des cinq sédiments sur colonne de percolation, exprimée en

quantité cumulée selon le rapport L/S. 331

Figure 6-10 : Evolution des concentrations en carbone organique dissous (COD), acides humiques (HA), acides fulviques (FA), composés hydrophobes neutres (HON) et composés hydrophiles (Hy) dans les percolats en fonction des rapports L/S pour le sédiment de NB et de Lens. 332 Figure 6-11 : Evolution des quantités en carbone organique dissous (COD), acides humiques (HA),

acides fulviques (FA), composés hydrophobes neutres (HON) et composés hydrophiles (Hy) dans les percolats en fonction des rapports L/S pour le sédiment de NB et de Lens. 333 Figure 6-12 : Quelques résultats de corrélation entre les concentrations en HAP et les concentrations

en COD et en HA dans les percolats. 334

Figure 6-13 : Concentrations et quantité en cinq PCB émis en percolation pour le sédiment de

Marseille. 336

Figure 6-14 : Représentation des résultats des tests de corrélation entre les concentrations en PCB 118, 138 et 153 et la concentration en HON dans les percolats (Sédiment de Marseille). 337 Figure 6-15 : Concentrations et quantités émises en HCT par les cinq sédiments en fonction du rapport

L/S. 338

Figure 6-16 : Comparaison des concentrations obtenues par LDPE ([Ceau,LDPE]) et par percolation

([Ceau, percolation]) pour les HAP. Les valeurs pour les essais de percolation sont issues de la

première fraction (L/S=0,1 L.kg-1). 340

Figure 6-17 : Comparaison des concentrations dans l’eau porale obtenues par LDPE ([Ceau,LDPE]) et par

percolation ([Ceau, percolation]) pour les PCB. Les valeurs pour les essais de percolation sont issues de

la première fraction (L/S=0,1 L.kg-1). 341

Figure 6-18 : Comparaison des concentrations dans l’eau porale obtenues par LDPE ([Ceau,LDPE]) et par

percolation ([Ceau, percolation]) et par modélisation selon l’équation de Karickhoff ([fcoKco]) pour les

HAP. 343

Figure 6-19 : Comparaison des concentrations dans l’eau porale obtenues par LDPE, par percolation et

par modélisation selon l’équation de Karickhoff pour les PCB. 344

Figure 6-20 : Concentrations en HAP en fonction du rapport L/S pour les HAP. Essais réalisées sur les

sédiments maturés. 345

Figure 6-21 : Représentation schématique du protocole utilisé pour les essais de lixiviation. 349 Figure 6-22 : Concentrations dans les lixiviats en COD et de son fractionnement en HA, FA, HON, Hy

selon les pH testés pour les sédiments de Marseille, de NB et d’Evry (le pH central est le pH

naturel du sédiment). 350

Figure 6-23 : Concentrations en quelques HAP dans les lixiviats selon les pH testés pour les cinq sédiments étudiés (le pH central est le pH naturel du sédiment). 352 Figure 6-24 : Représentations graphiques des essais de corrélations positives entre les quelques HAP

et le COD et les HA. 353

Figure 6-25 : Proportion de HAP sous-forme libre (dans la phase dissoute) dans l’eau des essais de

lixiviation pour différent pH. 355

Figure 6-26 : Concentrations en PCB dans les lixiviats selon les pH testés pour les sédiments de Marseille, de Lens et de NB (le pH central est le pH naturel du sédiment). 356 Figure 6-27 : Schéma conceptuel représentant un scénario de stockage à terre des sédiments

Figure 6-29 : Panache de pollution atteint pour un régime de stabilité de nappe, résultats obtenus par un traceur parfait (A). Taux de dilution de la concentration selon la distance pour un régime de

Chapitre I – Etude bibliographique

Tableau 1-1 : Principaux composés organiques présents dans les sédiments d’après Calow (1993). 12 Tableau 1-2 : Niveaux relatifs aux éléments et composés traces (de sédiment en poids sec analysé sur

la fraction inférieure à 2 mm) pour les sédiments extraits de cours d’eau ou de canaux. 15 Tableau 1-3 : Niveaux relatifs aux éléments et composés traces (de sédiment en poids sec analysé sur

la fraction inférieure à 2 mm) pour les sédiments marins ou estuariens. 16 Tableau 1-4 : Vue d’ensemble des importantes considérations à prendre en compte pour chaque phase

d’un projet de gestion de sédiments contaminés 26

Tableau 1-5 : Comparaison des caractéristiques principales de la chimisorption et de la physisorption. 32 Tableau 1-6 : Mécanismes de sorption hypothétiques entre les contaminants organiques hydrophobes

et les géosorbants d’après Luthy et al. (1997). 34

Tableau 1-7 : Caractéristiques de quelques matériaux organiques naturels d’après Weber et al. (2001)

et Allen-King et al. (2002). ND : Non déterminé. 40

Tableau 1-8 : Formation, propriétés et identification de quelques types de BC d’après Ghosh et al.

(2003). 49

Tableau 1-9 : Méthodes principalement utilisées dans la quantification du BC. Principes et possibles effets sur la quantification du BC d’après Hammes et al. (2008). 51 Tableau 1-10 : Comparatif entre l’approche « substance » et l’approche « matrice » pour l’évaluation

des risques écologiques liés à la réutilisation de sédiments dragués d’après Perrodin et al. (2010). 81

Chapitre II – Les sédiments étudiés et leurs caractéristiques

Tableau 2-1 : Caractéristiques des matrices sédimentaires utilisées dans le cadre l’étude. 93 Tableau 2-2 : Valeurs et écarts types du pH à l’eau des sédiments étudiés. 97 Tableau 2-3 : Classement des cinq sédiments selon le triangle des textures. 98 Tableau 2-4 : Teneur en carbone organique total, en carbone inorganique dans les sédiments étudiés.99 Tableau 2-5 : Pourcentage des fractions (HA, FA, HON, Hy et l’humine) normalisés à la matière

organique totale des cinq sédiments étudiés. 100

Tableau 2-6 : Pourcentages de BC normalisés à la matière organique totale dans les cinq sédiments

étudiés et écarts types. 101

Tableau 2-7 : Détermination des espèces minérales présentes à des teneurs supérieures à 5% en masse dans les cinq sédiments. La présence des minéraux dans les sédiments est représentée par une

croix (X). 102

Tableau 2-8 : Concentrations et écarts-types des HAP dans les cinq sédiments étudiés. Les

concentrations sont exprimées en µg.kg-1. 103

Tableau 2-9 : Indices caractéristiques des origines des HAP dans l’environnement 105 Tableau 2-10 : Détermination des origines des HAP pour les cinq sédiments étudiés. 106 Tableau 2-11 : Concentration en PCB (PCB indicateurs) dans les cinq sédiments étudiés (µg.kg-1 p.s.).

109 Tableau 2-12 : Concentrations en PCB retrouvées parmi les 76 recherchés dans les cinq sédiments. Les

7 congénères indicateurs sont indiqués en caractères gras. 111

Tableau 2-13 : Teneur en hydrocarbures totaux (C10-C40) et selon les fractions >C10-C16, >C16-C22,

>C22-C28, >C28-C34 et >C34-C40. 112

Tableau 2-14 : Paramètres et résultats relatifs aux alcanes linéaires et ramifiés caractérisant les

Chapitre III – Simulation de vieillissement en laboratoire et suivi des teneurs en

contaminants au cours du temps

Tableau 3-1 : Etude bibliographique pour la mise en place d’un essai de vieillissement. Présentation de

quelques études ayant fait vieillir des sédiments et des sols. 123

Tableau 3-2 : Détermination de la CR (%) et des valeurs hautes et basses pour les essais de

vieillissement des cinq sédiments 129

Tableau 3-3 : Comparaison des concentrations en HAP avec les écarts types associés entre le temps t=0 et t= 18 mois pour les sédiments de Marseille, Lens et Evry. 136 Tableau 3-4 : Résultats des tests statistiques issus de la comparaison des concentrations en HAP entre

le temps t=0 et t=18 mois pour les sédiments vieillis en condition aérobie. 138 Tableau 3-5 : Synthèse des informations relatives aux T1/2 – Sols milieu aérobie et anaérobie d’après

de Rollin et Quiot (2005). 140

Tableau 3-6: Résultats des tests statistiques issus de la comparaison des concentrations en PCB entre le temps t=0 et t=18 mois pour les sédiments vieillis en condition aérobie. 142 Tableau 3-7 : Temps de demi-vie des PCB selon les milieux eau, sédiments/sols et air d’après Dargnat

et Fisson (2010). 144

Tableau 3-8 : Résultats des tests statistiques issus de la comparaison des concentrations en HCT entre le temps t=0 et t=18 mois pour les sédiments vieillis en condition aérobie. 146 Tableau 3-9 : Empreinte sur les n-alcanes permettant de mettre en évidence un vieillissement qui serait

lié à la volatilisation ou à la biodégradation . 148

Tableau 3-10 : Valeurs des biomarqueurs permettant de mette en évidence un vieillissement de la

contamination en HCT 148

Tableau 3-11 : Résultats des indices de maturité (IW) des HCT pour les cinq sédiments selon Wang et

al. (1995). 149

Chapitre IV– Détermination des fractions labiles et récalcitrantes pour les sédiments

étudiés

Tableau 4-1 : Etudes ayant utilisées les modèles TFRC et THFRC 159

Tableau 4-2 : Méthodes les plus couramment utilisés pour réaliser les essais de désorption 163

Tableau 4-3 : Rendement d’extraction du Tenax TA pour les HAP. 169

Tableau 4-4 : Rendement d’extraction du Tenax pour les PCB. 170

Tableau 4-5 : Constantes de désorption pour le compartiment rapidement désorbables pour les HAP

selon les cinq sédiments étudiés. 176

Tableau 4-6 : Constantes de désorption pour le compartiment rapidement désorbables pour les PCB

selon les cinq sédiments étudiés. 176

Tableau 4-7 : Constantes de désorption pour le compartiment lentement et très lentement désorbables

pour les HAP selon les cinq sédiments étudiés. 179

Tableau 4-8 : Constantes de désorption pour le compartiment lentement et très lentement désorbables

pour les PCB selon les cinq sédiments étudiés. 180

Tableau 4-9 : Fractions minimales et maximales des HAP rapidement désorbée en comparaison avec

des valeurs de la littérature. 182

Tableau 4-10 : Fractions minimales et maximales des PCB rapidement désorbée en comparaison avec

des valeurs de la littérature. 183

Tableau 4-11 : Comparaison des constantes de désorption (krap) entre les sédiments frais et vieillis pour

les HAP. Les HAP sont regroupés selon leur nombre de cycles aromatiques. 186 Tableau 4-12 : Comparaison des constantes de désorption (krap) entre les sédiments frais et vieillis pour

les 7 PCB indicateurs. 187

Tableau 4-13 : Calcul du danger H14 aigu et H14 chronique en considérant la concentration totale ou

Tableau 4-15 : Valeurs limites à ne pas dépasser en concentration totale selon l’arrêté du 28 octobre

2010 relatif aux installations de stockage de déchets inertes. 198

Tableau 4-16 : Somme des concentrations en 16 HAP et 7 PCB en considérant la concentration totale et en concentration « disponible » pour les cinq sédiments étudiés en comparaison au référentiel

ISDI. 199

Chapitre V– Détermination des coefficients de partage des hydrocarbures aromatiques

polycycliques (HAP) et des polychlorobiphényles (PCB) pour les sédiments étudiés

Tableau 5-1 : PRC utilisés pour les HAP et les PCB dans le cadre d’études similaires. 219 Tableau 5-2 : Gamme des concentrations (Ceau) en HAP et en PCB pour les HAP étudiés et les 7 PCB

indicateurs. Le Tableau présente les minima et les maxima des Ceau en lien avec les sédiments. 239

Tableau 5-3 : Equations entre le coefficient de partage entre la matière organique amorphe et l’eau en

fonction du log Kow pour les HAP et les PCB. 253

Tableau 5-4 : Equations entre le coefficient de partage entre la matière organique condensée et l’eau

en fonction du log Kow pour les HAP et les PCB 255

Tableau 5-5 : Equations entre le coefficient de partage entre la phase NAPL et l’eau en fonction du

log Kow pour les HAP et les PCB. 256

Tableau 5-6 : Teneur en hydrocarbures (Oil), en COT et ratio Oil/COT des sédiments étudiés. 257 Tableau 5-7 : Relations entre le KBC, Koil et Kow pour les HAP et les PCB. 258

Tableau 5-8 : Combinaisons possibles selon l’application du double ou triple domaine pour les HAP et les PCB. Chaque combinaison possible est reprise sous le nom de « Méthode ». 258 Tableau 5-9 : Pourcentages des données compris dans les intervalles de facteur 10 et 30, moyennes des écarts et écarts-types des écarts des modélisations des Kd pour les HAP. 261

Tableau 5-10 : Pourcentages des données compris dans les intervalles de facteur 10 et 30, moyennes des écarts et écarts-types des écarts des modélisations des log Kd pour les cinq sédiments selon

les deux meilleures méthodes pour les HAP. 263

Tableau 5-11 : Pourcentages des données compris dans les intervalles de facteur 10 et 30, moyennes des écarts et écarts-types des écarts des modélisations des Kd pour les PCB. 265

Tableau 5-12 : Pourcentages des données compris dans l’intervalle de facteur 10 et 30, moyennes des écarts et écarts-types des écarts des modélisations des log Kd pour les cinq sédiments selon les

deux meilleures méthodes les PCB. 267

Tableau 5-13 : Descripteurs du modèle pp-LFER pour les phases carbonées d’après Arp et al. (2009). 269 Tableau 5-14 : Pourcentages des données compris dans les intervalles de facteur 10 et 30, moyennes

des écarts et écarts-types des écarts des modélisations des log Kd pour les cinq sédiments selon

les modèles empiriques testés pour les HAP. 271

Tableau 5-15 : Pourcentages des données compris dans les intervalles de facteur 10 et 30, moyennes des écarts et écarts-types des écarts des modélisations des log Kd pour les cinq sédiments selon

les modèles empiriques testés pour les PCB. 273

Tableau 5-16 : Détermination des valeurs de Log KBC et log KOil pour les modèles à deux et trois

domaines de sorption pour les HAP. 274

Tableau 5-17 : Détermination des valeurs de Log KBC et log KOil pour les modèles à deux et trois

domaines de sorption pour les PCB. 276

Tableau 5-18 : Comparaison des conditions opératoires entre les essais réalisés sur les sédiments frais et les sédiments maturés pour la détermination des coefficients de partage. 283 Tableau 5-19 : Evolution des constantes physiques entre les essais réalisés sur les sédiments frais et les sédiments maturés pour la détermination des coefficients de partage. 289 Tableau 5-20 : Interprétation du résultat IR de la méthode du quotient. 294 Tableau 5-21 : Calcul de l’indice de risque par comparaison des valeurs de concentrations dans l’eau

Tableau 6-1 : Type de molécules observées dans des fractions de la MOD d’après Barber et al. (2001). 308 Tableau 6-2 : Quantités percolées cumulées (10 L.kg-1) de HAP pour les cinq sédiments en

anaérobiose. 328

Tableau 6-3 : Pourcentage percolé (L/S =10 L.kg-1) des HAP pour les cinq sédiments en anaérobiose. 329 Tableau 6-4 : Résultats des tests de corrélations entre les concentrations en HAP et en COD et HA. 334 Tableau 6-5 : Quantités cumulées et pourcentage extrait en PCB du sédiment de Marseille pour le

rapport L/S de 10. 336

Tableau 6-6 : Résultats des tests de corrélation entre les concentrations en PCB et les concentrations en COD et son fractionnement (HA, FA, HON, Hy) pour le sédiment de Marseille (p = 0.05). 337 Tableau 6-7 : Quantités cumulées et pourcentage extrait en HCT pour les cinq sédiments pour le

rapport L/S de 10. 339

Tableau 6-8: Taux de réduction des quantités cumulées en HAP et en HCT après maturation des sédiments (18 mois à une teneur comprise entre 40 et 60 % de la capacité de rétention). 345 Tableau 6-9 : Résultats des tests de corrélations comparant les concentrations en HAP dans les

lixiviats et les concentrations en COD et ses sous-fractions (p = 0,05). 353 Tableau 6-10 : Principaux mécanismes de transfert et paramètres associés à la propagation des

polluants dans les eaux souterraines (régime hydrodynamique permanent). 360 Tableau 6-11 : Paramètres majorant considérés dans la modélisation. 361 Tableau 6-12 : Comparaison des concentrations maximales obtenues par les essais de percolation

(sédiments frais) pour la somme de 4 HAP et pour l’indéno[1,2,3-c,d]pyrène pour les 5 sédiments

étudiés à celles de l’arrêté du 11 janvier 2007. 363

Tableau 6-13 : Distance minimale entre le dépôt des sédiments contaminés et de l’AEP en fonction des

A

ACN : Acénaphtène ACNY : Acénaphtylène

ACP : Analyse en Composante Principale ASE : “Accelerated solvant extracion” An : Anthracène

B

BaAN : Benz[a]anthracène

BaPy : Benzo[a]pyrène

BbFl : Benzo[b] fluoranthène

BC : “Black Carbon”

BkFl : Benzo[k]fluoranthène

Bpér : Benzo[g,h,i] perylène

C

CAC : Capacité au champ

C

: Concentration en contaminants dans l’eau interstitielle

Chr : Chrysène

CI : Carbone inorganique

CLP : “ Classification, Labelling and Packaging of substances and mixtures ”

COD : Carbone organique dissout

COT : Carbone organique total

CPG : Chromatographie phase gazeuse

CR : Capacité de rétention

C

la concentration en contaminant dans le sédiment

CSPC : “Critic Separate Phase Concentration”

CV : Coefficient de variation

D

DBA :Dibenz[a,h]anthracène

DF : Facteur de distribution

E

ETM : Elements traces métalliques

F

F : Fluorène

F1 : Fraction d’hydrocarbures saturés

F2 : Fraction d’hydrocarbures aromatiques

F3 : Fraction de composés polaires

f

: Fraction de carbone organique naturelle amorphe

f

: Fraction de carbone organique

FH : Fraction d’hydrocarbures

F

: Fraction lentement désorbée

Fl : Fluoranthène

F

: Fraction rapidement désorbée

F

: Fraction très lentement désorbée

G

GEODE : Groupe d'études et d'observations sur les dragages et l'environnement

H

HA : Acides humiques

HAP : Hydrocarbures aromatiques polycycliques

HCT : Hydrocarbures totaux

HM : Humine

HON :Composés organiques hydrophobes neutres

Hy : Carbone organique hydrophile

I

Ipy :Indeno[1,2,3-c,d]pyrène

ISDD : Installation de stockage de déchets dangereux

ISDND : Installation de stockage de déchets non dangereux

K

K

: Coefficient de partage entre le BC et l’eau

K

: Coefficient de partage entre la matière organique amorphe et l’eau

K

: Coefficient de partage entre la matière organique total et l’eau

K

: Coefficient de partage entre la phase solide (sédiment) et la phase aqueuse (eau)

k

: Taux d’échange entre l’eau interstitielle des sédiments et la membrane

k

: Constante de désorption de la fraction lentement désorbée

K

: Coefficient de partage échantillonneur/eau

K

: Coefficient de partage entre les hydrocarbures et l’eau

K

: Coefficient de partage entre l’octanol et l’eau

k

: Constante de désorption de la fraction rapidement désorbée

k

: Constante de désorption de la fraction très lentement désorbée

L

LDPE : “Low Density PolyEthylene ”

M

MO : Matière organique

MOA : Matière organique amorphe

MOC : Matière organique condensée

MON : Matière organique naturelle

MOS : Matière organique sédimentaire

MW : Masse molaire

N

Naph : Naphtalène

NAPL : “Non aqueous phase liquid”

NB : Nimy Blaton

O

OCDE : Organisation de coopération et de développement économique

P

PCB : Ppolychlorobiphényles

PEC : “Predicted Environmental Concentration) ”

Ph : Phénanthrène

PNEC : “Predicted Non Effect Concentration”

pp-LFER : “poly parameter Linear-Free Energy Relationship”

PRC : Composés de références de performance

Py : Pyrène

S

SH : Substances humiques

SNH : Substances non humifiées

STEP : Station d’épuration

T

TBT : Tribultylétain

TFRC : “Two-compartment first-order rate constant model”

TGD : “Technical Guidance Document”

THFRC : “Three-compartment first-order rate constant model”

U

UCM : “Unresolved Complex Mixture”

US-EPA : Agence américaine de Protection de l’Environnement

V

VNF : Voie navigable de France

W

WR : “Weathering Ratio”

WI : “Weathering Index ”

1

2 De nombreux cours d’eau, canaux, estuaires et ports sont sujets à l’accumulation des sédiments qui empêche une circulation optimale des bateaux et qui peut, lorsque les sédiments sont contaminés, impacter la qualité des écosystèmes. C’est pourquoi des campagnes de dragages (curages) doivent être régulièrement réalisées afin de rétablir le bon usage des voies navigables ou encore maintenir la bonne qualité des eaux.

En France, l’activité de dragage représente environ 40 millions de m3

de matériaux chaque année, avec une forte contribution des grands complexes portuaires dont le maintien et le développement de l’activité sont fortement dépendants. Ces activités de dragage revêtent une importance économique capitale et génèrent des matériaux de dragage qui sont traditionnellement immergés (90 à 95% des sédiments sont immergeables, dans des zones soumises à autorisation préfectorale) ou déposés à terre. La réglementation pour la qualité des sédiments marins, en France, est définie dans l’article 1er de l’arrêté du 09 août 2006 récemment consolidé par l’arrêté du 8 février 2013. Les seuils de qualité influencent le régime de l’opération de dragage (autorisation ou déclaration) (seuils N1 et N2). Identiquement, l’arrêté du 09 août 2006 fixe un seuil de qualité (S1) pour la qualité des sédiments issus des cours d’eau et de canaux de navigation qui influence le régime de l’opération de dragage (autorisation ou déclaration).

Depuis l’arrêté du 09 août 2006 fixant les prescriptions applicables aux travaux de dragage et de leurs accès et/ou rejet afférent, les sédiments de dragage marins et fluviaux contaminés (6 Mt/an) ne sont plus qu’exceptionnellement rejetés en mer ou en rivière, mais doivent être traités à terre. Bien qu’il n’existe pas à ce jour une réglementation spécifique aux sédiments ramenés à terre, les sédiments sont considérés comme des déchets et doivent ainsi suivre la réglementation européenne sur les déchets. Les sédiments extraits caractérisés comme dangereux doivent être éliminés dans des installations dédiées aux déchets dangereux. Les sédiments non caractérisés comme dangereux peuvent faire l’objet d’un autre mode de gestion à terre dans des « conditions respectueuses de la santé et de l’environnement ».

La problématique de la gestion des sédiments est donc relativement récente et de nombreuses incertitudes subsistent sur la gestion à terre des sédiments de dragage. Ce mode de gestion, plus onéreux que le clapage en mer doit s’intéresser aux solutions de valorisation et à leur impact sur l’environnement. En effet, il est nécessaire d’apporter des garanties sur l’innocuité des sédiments vis-à-vis de l’environnement et ceci, quel que soit le mode de gestion envisagé. Pour que la gestion à terre des sédiments, marins et continentaux puisse devenir une solution robuste et durable, il est donc indispensable d’acquérir les connaissances les plus larges possible sur la nature des sédiments à draguer, les caractéristiques physico-chimiques des sédiments, les différents modes de traitement à

3 terre, les filières de valorisations possibles et le comportement à court et à long terme des sédiments valorisés. C’est pourquoi, depuis une dizaine d’années, des projets se sont intéressés au comportement à long terme des sédiments contaminés et à l’impact de la réutilisation de ces matériaux contaminés. Il est possible de citer quelques projets français SEDIMARD83, PROPSED, SEDIGEST, SEDIMATERIAUX, SEDIMED, AXELERA, GEDSET, SETARMS,…

Les pollutions retrouvées dans les sédiments peuvent être d’origine naturelle et anthropique. Les principaux contaminants potentiellement toxiques pour l’homme et l’environnement sont les hydrocarbures, les hydrocarbures aromatiques polycycliques (HAP), les polychlorobiphényles (PCB), les organo-étains, les substances pharmaceutiques, pesticides, les éléments traces métalliques (ETM) et certains contaminants dits « émergents » (Réseau européen NORMAN1). Ces polluants sont connus pour être fortement retenus dans les sédiments et à l’origine de la dégradation des écosystèmes. Les contaminants organiques, comme les HAP et les PCB, sont qualifiés de persistant, du fait de leur séquestration et de leur faible biodégradabilité dans les sédiments. Mais ils sont susceptibles de migrer vers d’autres compartiments de l’environnement suite à leur volatilisation, leur biodégradation, leur absorption par les plantes ou encore leur lixiviation lors d’épisodes pluvieux. Les métaux peuvent également migrer dans les sols à partir des sédiments ramenés à terre suite à des variations des conditions physico-chimiques qui régissent leur spéciation. La migration des polluants est due au couplage entre des processus physiques, tels que le transport convectif et dispersif, et des processus chimiques comme les réactions de sorption, la précipitation/dissolution ou encore la formation de complexes et des processus biologiques tels que l’éventuelle biodégradation par les microorganismes.

Le devenir des polluants dans les sédiments de dragage gérés à terre est une problématique complexe. Il est indispensable de mieux comprendre les processus qui déterminent ce devenir, et ce afin d’apporter des réponses sur comportement à long terme. L’étude de leur éventuelle migration dans les sols s’avère donc indispensable en vue de la conduite d’études de risque des sédiments pollués. En effet, les concepts qui sous-tendent cette question sont les notions de danger et de risque. Le danger est intrinsèque aux polluants ; leurs présences dans les sédiments constituent donc un danger (puisqu’ils sont toxiques pour l’Homme et les écosystèmes). Mais le risque associé à une telle situation est la combinaison du danger, de la probabilité d’occurrence et de la gravité. La gravité peut être assez importante au vu de la toxicité des contaminants présents dans le sédiment. En revanche, le

1 _{Réseau européen de laboratoires de référence, de centres de recherche et d’organismes associés pour la} surveillance des substances émergentes dans l’environnement. Les polluants émergents peuvent être définis comme les polluants qui ne sont pas actuellement inclus dans les programmes de surveillance au niveau européen et qui peuvent être candidats à la future réglementation, en fonction de leurs effets potentiels sur sur l’homme et sur l'environnement.

4 terme de probabilité d’occurrence est directement relié à leur mobilité dans les sédiments : s’ils y sont immobiles et ne peuvent pas se transférer vers la ressource en eau ou les plantes, celle-ci est nulle et le risque est mineur. La question de savoir si les polluants migrent réellement dans le sédiment et sont transférés vers la ressource en eau et des cibles sensibles telles que les écosystèmes et l’Homme est cruciale et plusieurs interrogations se posent.

Cette étude entre dans le cadre du projet interne de l’INERIS ‘TRANSSED’ dont les actions cherchent à apporter des éléments de réponse sur le comportement environnemental à court et long terme, pour une meilleure gestion à terre, des sédiments de dragage et des eaux associées (eau interstitielle, eau de lavage des sels des sédiments, solutions de percolation…) qui pourraient impacter le milieu. Le projet de thèse est également rattaché au projet GeDSeT (Gestion Durable des Sédiments Transfrontaliers) qui contribue à l’étude des traitements, des filières de valorisation, du comportement environnemental et géotechnique à plus ou moins long terme des sédiments de dragage. Les résultats obtenus sur la qualité des sédiments et sur les mécanismes régissant la libération des contaminants doivent permettre d’aider les gestionnaires à mieux définir les conditions optimales de gestion à terre des filières de valorisation des sédiments dragués, tout en garantissant l’acceptabilité environnementale. En parallèle de cette étude, une thèse intitulée « Dynamique des contaminants inorganiques dans les sédiments de dragage; Rôle spécifique de la matière organique » a été réalisée à l’ l’Institut National de l’Environnement Industriel et des Risques (INERIS) en partenariat avec le laboratoire universitaire PROTEE de Toulon, afin d’apporter des éléments de réponses sur l’évolution à court et à long terme des ETM dans les sédiments dragués. A notre connaissance, peu d’études se sont intéressées au devenir des contaminants organiques.

Les travaux de cette thèse s’inscrivent ainsi dans l’optique générale visant à une meilleure compréhension du comportement biogéochimique des contaminants organiques dans des sédiments fraîchement dragués et sur des matériaux vieillis (condition de mise en dépôt), mais également à apporter des outils analytiques d’aide à la décision. Le mémoire de thèse est organisé en six Chapitres.

Chapitre I – Etude bibliographique

Positionnement de l’étude dans le contexte des sédiments dragués et influence de la composition des sédiments sur le devenir des contaminants organiques. Afin de mieux cerner les enjeux et la problématique des sédiments dragués, la première partie de ce chapitre est axée sur le contexte réglementaire et sur la gestion des sédiments à terre. A la suite de ce chapitre, une étude bibliographique sur le devenir des contaminants organiques hydrophobes (COH) a été réalisée. Cette